賀 蓉 蔣 禮 鄭曙明 鄒沈娟 周艷玲 丁 山

(西南大學(xué)榮昌校區(qū)水產(chǎn)系, 重慶 402460)

三峽庫(kù)區(qū)甘井河水域牧場(chǎng)浮游植物群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)評(píng)價(jià)

賀 蓉 蔣 禮 鄭曙明 鄒沈娟 周艷玲 丁 山

(西南大學(xué)榮昌校區(qū)水產(chǎn)系, 重慶 402460)

為了解三峽庫(kù)區(qū)的忠縣甘井河段水域牧場(chǎng)生態(tài)漁業(yè)對(duì)水環(huán)境的影響, 于2013年3、6、9及12月按季度對(duì)該河段 4個(gè)站點(diǎn)進(jìn)行了浮游植物群落結(jié)構(gòu)及水體理化因子的監(jiān)測(cè), 并采用生物多樣性指數(shù)法和綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)狀況進(jìn)行了評(píng)價(jià)。結(jié)果表明, 該河段浮游植物有 7門93個(gè)屬種, 其中綠藻門的物種數(shù)最多, 有37種, 占浮游植物群落總數(shù)的39.79%, 其次為硅藻門和藍(lán)藻門, 物種數(shù)分別為26種和13種,分別占浮游植物群落總數(shù)的 27.96%和 13.98%； 浮游植物的年均豐度為 757.67×104ind./L, 變化范圍(3.06—5743.99)×104ind./L, 年均生物量為4.40 mg/L, 變化范圍0.03—17.67 mg/L； 水體的年平均透明度為1.18 m, 葉綠素a、總磷、總氮含量分別為8.54 μg/L、0.13 mg/L、1.95 mg/L； 浮游植物香農(nóng)多樣性指數(shù)(H ′)、均勻度指數(shù)(J)年均值分別為2.90和0.88, 全年綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)值為37.59—71.86, 由此推斷, 甘井河水質(zhì)屬于中污染—輕污染狀態(tài)、中營(yíng)養(yǎng)型—富營(yíng)養(yǎng)型。在魚類生長(zhǎng)旺季的6月, 甘井河段養(yǎng)殖區(qū)內(nèi)的水質(zhì)優(yōu)于非養(yǎng)殖區(qū), 這可能與養(yǎng)殖區(qū)內(nèi)放養(yǎng)濾食性魚類有關(guān), 證實(shí)了水域牧場(chǎng)沒有帶來水環(huán)境的污染, 反而能提高生物多樣性, 在一定程度上改善了水體。

生態(tài)漁業(yè)； 浮游植物； 理化因子； 水質(zhì)評(píng)價(jià)； 甘井河

三峽水庫(kù)擁有豐富和寶貴的淡水資源, 是長(zhǎng)江流域乃至全國(guó)重要的淡水資源戰(zhàn)略儲(chǔ)備庫(kù)。庫(kù)區(qū)蓄水175 m 后, 形成了一個(gè)從宜昌三斗坪至重慶市縱深600 km, 總庫(kù)容3.93×1010m3, 面積1.08×103km2的巨型的峽谷河道型水庫(kù), 加之眾多的庫(kù)灣、庫(kù)汊,消落帶面積更是廣闊, 為超大規(guī)模的生態(tài)漁業(yè)提供了可能[1—3]。2010年9月, 重慶市“十二五”漁業(yè)發(fā)展規(guī)劃重點(diǎn)布局三峽庫(kù)區(qū)天然生態(tài)漁業(yè)發(fā)展。同年10月, 重慶三峽生態(tài)漁業(yè)發(fā)展有限公司, 在甘井河庫(kù)汊開展水域牧場(chǎng)建設(shè)和運(yùn)營(yíng)的試點(diǎn)示范。甘井河是長(zhǎng)江的一級(jí)支流, 發(fā)源于重慶市梁平縣東南部, 在距離忠縣縣城3 km處匯入長(zhǎng)江。在三峽大壩建成后,在長(zhǎng)江口和戚家溝之間形成匯水區(qū)。由于三峽水庫(kù)冬春季節(jié)蓄水, 夏季放水, 在6—9月維持低水位運(yùn)行, 10月到來年4月維持高水位運(yùn)行, 甘井河水位與三峽水庫(kù)水位變化情況基本一致。三峽生態(tài)漁業(yè)公司在甘井河上、下游設(shè)置攔網(wǎng), 建成面積約8 km2的水域牧場(chǎng), 放養(yǎng)濾食性的鰱、鳙, 不進(jìn)行人工投餌施肥, 靠攝食天然餌料生長(zhǎng), 即進(jìn)行生態(tài)養(yǎng)殖。此種放養(yǎng)模式對(duì)該河段水環(huán)境的影響如何, 還未進(jìn)行過系統(tǒng)研究。

目前, 國(guó)內(nèi)外大多采用理化指標(biāo)和生物指標(biāo)對(duì)水質(zhì)進(jìn)行評(píng)價(jià)。水生生物的生存與水環(huán)境間有著密切的聯(lián)系, 水生生物的種類及其在群落中所占的比例能反映水體的質(zhì)量狀況[4]。作為水域生態(tài)系統(tǒng)中的初級(jí)生產(chǎn)者, 浮游植物在水域生態(tài)系統(tǒng)的食物鏈中是一個(gè)不可或缺的環(huán)節(jié), 在物質(zhì)轉(zhuǎn)化、能量傳遞等生態(tài)過程中起著重要的作用[5]。近年來, 將浮游植物的群落結(jié)構(gòu)特征和水體理化特征相結(jié)合, 對(duì)水體質(zhì)量進(jìn)行評(píng)價(jià)已被廣泛應(yīng)用[6,7]。

為掌握三峽庫(kù)區(qū)的忠縣甘井河段生態(tài)養(yǎng)殖對(duì)水環(huán)境的影響, 筆者于2013年按季度分別對(duì)甘井河的4個(gè)代表性斷面進(jìn)行了浮游植物和理化因子的調(diào)查,從浮游植物群落結(jié)構(gòu)特征及綜合營(yíng)養(yǎng)指數(shù)角度對(duì)養(yǎng)殖區(qū)內(nèi)外的水質(zhì)進(jìn)行了評(píng)價(jià), 為水生態(tài)環(huán)境的保護(hù)及制訂合理科學(xué)的漁業(yè)資源利用策略提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)資料。

1 材料與方法

1.1 采樣點(diǎn)設(shè)置

依據(jù)代表性原則, 在甘井河上、下游的攔網(wǎng)內(nèi)外共設(shè)置 4個(gè)采樣站點(diǎn): 上游攔網(wǎng)外的佑溪河河段(1#, 30°20′16″N、108°02′10″E)、上游攔網(wǎng)內(nèi)的戚家溝口河段(2#, 30°19′51″N、108°02′28″E)、下游攔網(wǎng)內(nèi)的新橋河段(3#, 30°19′21″N、108°02′24″E)和下游攔網(wǎng)外的甘井河口(4#, 30°19′07″N、108°02′39″E)(圖1)。

圖1 甘井河采樣點(diǎn)分布Fig. 1 The distribution of sampling sites in the Ganjing River

1.2 樣品采集、處理與分析

2013年按季度分別于3、6、9及12月對(duì)4個(gè)站點(diǎn)進(jìn)行采樣。浮游植物的定性定量采樣按照《湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》的基本方法進(jìn)行。用25號(hào)篩絹網(wǎng)對(duì)浮游植物進(jìn)行定性采集, 用魯戈氏液固定。浮游植物的定量標(biāo)本則取表層、1/2倍、1倍、2倍、3倍透明度水樣混合后取1000 mL, 用 15‰的魯戈氏液固定, 靜置沉淀, 濃縮到30—50 mL, 在顯微鏡下進(jìn)行鏡檢和計(jì)數(shù)。檢測(cè)出浮游植物的種類組成、密度, 再按體積來?yè)Q算生物量, 用形態(tài)相近似的幾何體積公式計(jì)算浮游植物細(xì)胞體積； 細(xì)胞體積的毫升數(shù)相當(dāng)于細(xì)胞重量的克數(shù)[8,9]。

表層水溫和pH用德國(guó)CX-401便攜式多參數(shù)水質(zhì)測(cè)定儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定, 溶解氧用美國(guó)HQ30D便攜式溶氧儀測(cè)定, 透明度(SD)用塞氏盤測(cè)定?？偟?TN)濃度采用過硫酸鉀消解—紫外分光光度法測(cè)定, 總磷(TP)濃度采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定[10], Chl. a濃度采用乙醇萃取分光光度法測(cè)定[11]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

葉綠素 a含量計(jì)算公式為: Chl.a(μg/L) = 27.9 [(A665,A–A750,A)–(A665,B–A750,B)] V乙醇/V水樣, 式中A665,A, A750,A分別為乙醇萃取液酸化前的吸光度值,A665,B, A750,B為酸化后的吸光度值, V乙醇為乙醇萃取液體積(mL), V水樣為抽濾的水樣體積(L)[11]。

浮游植物群落優(yōu)勢(shì)度指數(shù)Y =(Ni/N)×fi； 香農(nóng)多樣性指數(shù)H′ = –∑ (Ni/N)ln Ni/N)； 均勻度指數(shù)J = H′/lnS； 其中S為浮游生物種數(shù)； Ni為第i種的個(gè)體數(shù), N為所有種類的總個(gè)體數(shù), fi為第i個(gè)物種在各位點(diǎn)出現(xiàn)的頻率[12]。

水體富營(yíng)養(yǎng)化程度用安卓修正的卡爾森營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TSIM)衡量, TSIM (Ch1.a)=10×(2.46+ln Ch1.a/ ln 2.5), TSIM (SD)=10×(2.46+(3.69－1.53 ln SD)/ln 2.5), TSIM (TP)=10×(2.46+(6.71+1.15 ln TP)/ln2.5)

綜合 TSI=[ TSIM (Ch1.a)+ TSIM (SD)+ TSIM (TP)]/3[13—16]

式中, TSIM (Ch1.a)、TSIM(SD)和TSIM(TP)分別是以葉綠素 a、透明度、總磷為基準(zhǔn)的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù), Ch1.a、SD、TP的單位分別為μg /L、m、mg /L。

2 結(jié)果

2.1 浮游植物種類組成及優(yōu)勢(shì)種

通過 4次采樣調(diào)查, 甘井河共檢測(cè)出浮游植物種類 7大門類 93個(gè)種屬, 其中, 綠藻門種類最多,檢出37個(gè)種, 占浮游植物群落總數(shù)的39.79%, 其次為硅藻門, 檢出 26個(gè)種, 占浮游植物群落總數(shù)的27.96%； 其他依次為藍(lán)藻門13種、裸藻門7種、金藻門 4種, 分別占浮游植物群落總數(shù)的 13.98%、7.53%和 4.30%, 甲藻門和隱藻門均為 3種, 各占3.23%。

各采樣點(diǎn)浮游植物種類數(shù)最多的為攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn) 2, 有 82種, 最少的為站點(diǎn) 4, 僅 73種； 站點(diǎn) 1和 3均為 79 種。3月各采樣點(diǎn)的種類最少, 僅為22—29種, 9月最多, 多達(dá)53—56種。

四季共出現(xiàn)浮游植物優(yōu)勢(shì)種(優(yōu)勢(shì)度≥0.02)17種(屬), 其中藍(lán)藻 5種, 分別為針狀藍(lán)纖維藻Dactylococcopsis acicularis、微小平裂藻 Merismopedia minima、螺旋藻Spirulina sp.、席藻Phomidium sp.、魚腥藻Anabaena sp.； 綠藻門4種, 分別為小球藻 Chlorella vulgaris、圓形衣藻 Chlamydomonas orbicularis、斯諾衣藻 C. snowiae、雙列柵藻Scenedesmus bijugatus； 甲藻門僅佩氏擬多甲藻Peridiniopsis penardii 1種； 隱藻門2種, 分別為具尾藍(lán)隱藻 Chroomonas caudata、卵形隱藻 Cryptomonas ovata； 硅藻門 5種, 分別為美麗星桿藻Asterionella formosa、尖針桿藻Synedra acus、變異直鏈藻 Melosira varians、簡(jiǎn)單舟形藻 Navicula simples、小環(huán)藻Cyclotella sp.。

2.2 浮游植物密度與生物量的時(shí)空分布

從時(shí)間上看(圖 2), 3月浮游植物平均密度最高,為 1992.53×104ind./L, 12月最少, 為5.49×104ind./L, 6月和9月居中, 分別為311.93和720.75×104ind./L,總平均密度為 757.67×104ind./L。其中綠藻門占68.65%, 隱藻門占 16.02%, 硅藻門占 8.09%, 藍(lán)藻門占5.27%, 甲藻門占1.51%, 裸藻門占0.25%, 金藻門占0.22%。從空間上看(圖 2), 站點(diǎn)3的浮游植物密度最高, 而站點(diǎn) 4的最低。采樣斷面浮游植物平均密度由高到低依次為: 站點(diǎn)3＞站點(diǎn)1＞站點(diǎn)2 ＞站點(diǎn)4。

從攔網(wǎng)內(nèi)外的情況看, 3月攔網(wǎng)外的站點(diǎn)1和4的浮游植物密度(×104)分別為577.03和409.28 ind./L,攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的分別為1239.81和5743.99 ind./L,表明 3月攔網(wǎng)外浮游植物密度 遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于攔網(wǎng)內(nèi)的浮游植物密度； 而6月站點(diǎn)1和4的浮游植物密度(×104)分別為637.74和403.32 ind./L, 站點(diǎn)2和3的分別為122.14和84.54 ind./L, 可知攔網(wǎng)內(nèi)的浮游植物密度遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于攔網(wǎng)外的密度； 9月站點(diǎn)1、2、3、4的浮游植物密度(×104)分別為 1671.47、359.68、599.11和252.73 ind./L, 表明攔網(wǎng)外上游 站點(diǎn)1的浮游植物密度最高, 下游站點(diǎn) 4的密度最低, 12月各站點(diǎn)密度變化為(3.06—8.34)×104ind./L。

9月浮游植物平均生物量最高, 為 7.72 mg/L,其次為3月, 浮游植物平均生物量為5.29 mg/L, 6月和12月分別為4.51和0.06 mg/L?？偲骄锪?.40 mg/L。其中, 綠藻門占 47.51%, 隱藻門占16.68%, 硅藻門占14.88%, 甲藻門占13.33%, 藍(lán)藻門占5.13%, 裸藻門占1.56%, 金藻門占0.89%。浮游植物的生物量以站點(diǎn)4最低, 站點(diǎn) 1最高。采樣斷面浮游植物平均生物量(圖3)由高到低依次為: 站點(diǎn)1＞站點(diǎn)3＞站點(diǎn)2＞站點(diǎn)4。

圖2 甘井河浮游植物密度的時(shí)空分布Fig. 2 The spatial and temporal distribution of the phytoplankton density in the Ganjing River

從攔網(wǎng)內(nèi)外的情況看, 3月攔網(wǎng)外的站點(diǎn)1和4的浮游植物生物量分別為3.16和1.33 mg /L, 攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的分別為6.70和9.99 mg /L, 表明3月攔網(wǎng)外浮游植物生物量明顯低于攔網(wǎng)內(nèi)的浮游植物生物量； 而6月站點(diǎn)1和4的浮游植物生物量分別為9.78和5.64 mg/L, 站點(diǎn)2和3的分別為1.51和 1.16 mg /L, 可知攔網(wǎng)內(nèi)的浮游植物生物量顯著小于攔網(wǎng)外的生物量； 9月站點(diǎn)1、2、3、4的浮游生物量分別為17.67、4.05、6.73和2.44 mg/L, 這說明攔網(wǎng)外上游站點(diǎn) 1的浮游植物生物量最高, 下游站點(diǎn)4的生物量最低, 12月各站點(diǎn)生物量為0.03—0.13 mg/L。

2.3 浮游植物群落多樣性

從浮游植物多樣性指數(shù)的時(shí)空分布來看(表 1), 3、6、9和12月平均多樣性指數(shù)(H′)為2.10、2.90、3.78和2.98, 可見3月各站點(diǎn)H′均為全年最低值； 6月各采樣點(diǎn)差異大, 攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的多樣性指數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于攔網(wǎng)外的1和4, 9月4個(gè)站點(diǎn)的值很接近, H ′均≥3.47。12月站點(diǎn)4多樣性指數(shù)最低。全年多樣性指數(shù)為 1.11—4.17, 總平均多樣性指數(shù)2.90, 各采樣斷面浮游植物平均多樣性指數(shù)由高到低依次為: 站點(diǎn)2＞站點(diǎn)3＞站點(diǎn)4＞站點(diǎn)1。

3、6、9和 12月平均均勻度指數(shù)(J)為 0.77、0.88、0.96、0.92, 總平均指數(shù)為0.88。以站點(diǎn)4最低, 站點(diǎn)1最高。由高到低依次為: 站點(diǎn)1＞站點(diǎn)2＞站點(diǎn)3＞站點(diǎn)4。6月攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的均勻度指數(shù)明顯高于攔網(wǎng)外的站點(diǎn)1和4。

圖3 甘井河浮游植物生物量的時(shí)空分布Fig. 3 The spatial and temporal distribution of the phytoplankton biomass in the Ganjing River

表1 甘井河浮游植物多樣性與均勻度Tab. 1 The diversity index of phytoplankton in the Ganjing River

2.4 理化因子

從甘井河理化因子的時(shí)空分布來看(表2), 各站點(diǎn)的透明度以6月的最低, 僅0.28—0.31 m, 12月最高, 為 1.58—2.33 m, 其中站點(diǎn) 1斷面年均值最低,其他三個(gè)斷面相近； 葉綠素a 的含量12月最低, 各斷面平均值僅 0.11 μg/L, 9月最高, 平均值達(dá)14.81 μg/L, 其中站點(diǎn)1高達(dá)33.88 μg/L, 年均值也是站點(diǎn)1最高； 總磷的時(shí)空變化很小, 各樣點(diǎn)以3月的含量最高, 平均為0.244 mg/L, 9月的含量最低, 其中3月站點(diǎn)2和站點(diǎn)3的總磷明顯高于站點(diǎn)1和站點(diǎn)4, 而6 月則反之； 總氮以6月最高, 平均為2.68 mg/L, 9 月最低, 平均為1.41 mg/L, 年均值來看, 站點(diǎn)1最低。

2.5 干井河水質(zhì)總體評(píng)價(jià)

根據(jù)香農(nóng)多樣性指數(shù)(H′)值, 0—1屬于重污染, 1—2為α中污染, 2—3為β中污染, ＞ 3為輕污或無污染[17,18], 以此標(biāo)準(zhǔn)判斷, 甘井河 9月的水質(zhì)各個(gè)斷面均為輕污狀態(tài)； 其次是12月, 除站點(diǎn)1為β-中污染外, 其他站點(diǎn)為輕污； 污染最嚴(yán)重出現(xiàn)在 3月,站點(diǎn)3和4均屬于α-中污染, 其次是6月的站點(diǎn)1為 α-中污染。由此可知: 攔網(wǎng)內(nèi)外水質(zhì)在 3月、9月和12月無明顯差異, 但在6月, 攔網(wǎng)外的站點(diǎn)1和4的水質(zhì)均為α-中污染, 而攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的水質(zhì)為輕污染。

根據(jù)綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) TSIM＜37為貧營(yíng)養(yǎng), 38＜TSIM＜53為中營(yíng)養(yǎng), TSIM＞54為富營(yíng)養(yǎng)[12]。由表 3可知, 甘井河水質(zhì)以12月最好, 4個(gè)采樣斷面的綜合TSI介于37.59—41.55, 為中營(yíng)養(yǎng)型, 而3月、6月和9月均為富營(yíng)養(yǎng)型, 其中6月攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的水質(zhì)雖然屬于富營(yíng)養(yǎng)型, 但綜合TSI值明顯小于攔網(wǎng)外兩個(gè)站點(diǎn)的值, 表明水質(zhì)優(yōu)于攔網(wǎng)外的水質(zhì)。甘井河的水質(zhì)變化與香溪河相似, 香溪河庫(kù)灣 2周年的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)變化顯示, 除冬季外, 大多數(shù)月份為富營(yíng)養(yǎng), 在春季則為重富營(yíng)養(yǎng)[19]。

表2 甘井河水體理化參數(shù)Tab. 2 The physyco-chemical parameters in the Ganjing River

表3 甘井河綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)與水質(zhì)評(píng)價(jià)Tab. 3 The comprehensive trophic level index and evaluation of the water quality in the Ganjing River

3 討論

3.1 水域牧場(chǎng)生態(tài)漁業(yè)對(duì)浮游植物的影響

養(yǎng)魚與富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程之間的關(guān)系倍受各國(guó)學(xué)者的關(guān)注, 許多的研究都集中在對(duì)養(yǎng)殖性藻型水體的調(diào)控上。大量研究認(rèn)為, 在這類水體投放食浮游生物的濾食性動(dòng)物, 特別是濾食性魚類(主要為鰱、鳙),可以有效遏制藻類滋生, 魚類在攝食藻類增加水產(chǎn)品產(chǎn)量同時(shí), 降低了有機(jī)物的含量, 從而改善湖水水質(zhì)[20—23]； 另一些研究則認(rèn)為, 一方面濾食性魚類攝食浮游動(dòng)物, 減緩了浮游動(dòng)物對(duì)浮游植物的攝食壓力, 導(dǎo)致浮游植物生物量和初級(jí)生產(chǎn)力上升, 另一方面魚類對(duì)浮游植物的大量攝食并不能使浮游植物的生物量降低, 這是因?yàn)楦⌒偷脑孱惖靡栽鲋? 浮游生物食性魚類加快了磷的釋放速率或循環(huán)速度[24—26]。本研究調(diào)查結(jié)果與前一類的研究結(jié)果相近, 6、9、12月都以攔網(wǎng)外站點(diǎn)1水域的浮游植物密度和生物量為最高, 而6月攔網(wǎng)內(nèi)站點(diǎn)2和3的浮游植物密度和生物量均顯著低于攔網(wǎng)外兩個(gè)站點(diǎn), 這表明鰱鳙在生長(zhǎng)旺季, 可以顯著降低養(yǎng)殖區(qū)域內(nèi)浮游植物的密度和生物量, 起到了生物凈化的作用。3月由于水溫不高, 盡管魚類攝食量低, 但魚類在水中的游動(dòng)會(huì)使水體各個(gè)水層理化條件更接近, 水溫測(cè)定顯示水體水溫未出現(xiàn)正分層現(xiàn)象, 有利于浮游植物的增殖,便出現(xiàn)了養(yǎng)殖水域的浮游植物密度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于非養(yǎng)殖區(qū)的現(xiàn)象。3月4個(gè)站點(diǎn)以綠藻門小球藻(Chlorella vulgaris)為絕對(duì)的優(yōu)勢(shì)種, 隱藻屬(Chroomonas sp.)位居第二, 特別是站點(diǎn)3的浮游植物密度高達(dá)5.74×107ind./L, 其中小球藻密度達(dá)4.72×107ind./L,占了總數(shù)的82.16%, 明顯高于其他3個(gè)站點(diǎn), 表明浮游植物分布有明顯的團(tuán)塊分布特征。站點(diǎn)4由于靠近長(zhǎng)江, 部分長(zhǎng)江水與甘井河水混合, 降低了河口的浮游植物密度, 使得站點(diǎn)4浮游植物密度低于其他站點(diǎn)的密度。

3.2 水域牧場(chǎng)生態(tài)漁業(yè)對(duì)水質(zhì)的影響

依據(jù)多樣性指數(shù)和綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)兩種標(biāo)準(zhǔn)來評(píng)價(jià)甘井河水質(zhì), 得到了一致的結(jié)果: 水域牧場(chǎng)內(nèi)外的水質(zhì)沒有明顯差別, 即放養(yǎng)濾食性魚類的零投喂養(yǎng)殖模式?jīng)]有造成水域污染, 相反的這些魚類能在一定程度上凈化水體。6月攔網(wǎng)內(nèi)的站點(diǎn)2和3的多樣性指數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于攔網(wǎng)外的站點(diǎn)1和4的多樣性指數(shù), 綜合營(yíng)養(yǎng)指數(shù)也顯示水質(zhì)養(yǎng)殖區(qū)域的水質(zhì)明顯優(yōu)于攔網(wǎng)外的水質(zhì)。放養(yǎng)濾食性魚類能在一定程度上凈化水體, 已經(jīng)有很多成功的例子, 如浙江千島湖、武漢東湖, 特別是對(duì)于水華的控制起到了很大作用[27,28]。魚類一般含氮 2.50%—3.50%、磷0.30%—0.90%, 在不投入外來營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)養(yǎng)殖的條件下, 從水中每?jī)粼鲋夭⒉稉瞥? kg魚, 相當(dāng)于從水體向陸地轉(zhuǎn)移約25—36 g氮和3—9 g磷[24]。因此,在圍欄區(qū)進(jìn)行濾食魚類為主體的生態(tài)養(yǎng)殖, 可通過魚類的食物鏈轉(zhuǎn)移水體中氮、磷等富余營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),可有效提高水體的自凈能力。

甘井河水域牧場(chǎng)4個(gè)站點(diǎn)的浮游植物和浮游動(dòng)物現(xiàn)存量年平均值分別為4.40和2.35 mg/L, 以養(yǎng)殖區(qū)面積8 km2, 平均水深20 m來計(jì)算, 則浮游植物、浮游動(dòng)物的現(xiàn)存量分別為 8.80×104kg/km2和4.70×104kg/km2, 如按照劉曉亮等[29]對(duì)青山水庫(kù)的方法估算, 可能提供的鰱、鳙產(chǎn)力分別為 2.93× 104kg/km2和 4.70×104kg/km2, 整個(gè)水域牧場(chǎng)鰱產(chǎn)力估算為2.35×105kg, 鳙產(chǎn)力為3.77 ×105kg。甘井河水域牧場(chǎng)2013年共投放鰱苗種2.33×105尾、鳙苗種 1.43×105尾, 年產(chǎn)商品鰱 6.34×104kg, 商品鳙6.68×104kg, 即向陸上轉(zhuǎn)移了3253.75—4685.40 kg氮和390.45—1171.35 kg磷, 盡管對(duì)于8 km2的水域牧場(chǎng)來說, 轉(zhuǎn)移的氮磷很有限(鰱鳙獲量?jī)H為 1.63× 104kg/km2, 轉(zhuǎn)移的氮為 406.70—585.70 kg/km2和磷為 48.80—146.40 kg/km2), 但還是在一定程度上凈化了水體。如能加強(qiáng)漁政管理, 減少甚至杜絕偷魚事件發(fā)生, 魚產(chǎn)量能由現(xiàn)在的1.63×104kg/km2提高到估算的7.64×105kg/km2, 理論上來說由鰱鳙轉(zhuǎn)移的氮將達(dá)到 1910—2751 kg/km2, 磷 229—688 kg/km2,從而達(dá)到更好的凈化效果。

從以上2013年4次調(diào)查的初步結(jié)果來看, 在甘井河水域牧場(chǎng)攔網(wǎng)內(nèi)放養(yǎng)濾食性的鰱鳙魚苗, 不進(jìn)行人工投餌施肥, 靠攝食天然餌料生長(zhǎng), 可收獲了一定數(shù)量的生態(tài)有機(jī)魚； 在魚類生長(zhǎng)旺季的 6月,攔網(wǎng)內(nèi)浮游植物密度、生物量和綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TSI比攔網(wǎng)外低, 而生物多樣性指數(shù)比攔網(wǎng)外高, 證實(shí)了水域牧場(chǎng)沒有帶來水環(huán)境的污染, 反而能提高生物多樣性, 在一定程度上改善了水體。

參考文獻(xiàn)：

[1] Huang Z L. Water quality protection and advances on Three Gorges Reservoir [J]. Journal of Sichuan Universitiy (Engineering Science Edition), 2006, 38(5): 7—15 [黃真理.三峽水庫(kù)水環(huán)境保護(hù)研究及其進(jìn)展. 四川大學(xué)學(xué)報(bào)(工程科學(xué)版), 2006, 38(5): 7—15]

[2] Ku Y M. Research to the fishery industry and development Counter-measure in Three Georges Reservoir [D]. Thesis for Master of Science. China Agricultural University, Beijing, 2005 [庫(kù)夭梅. 三峽水庫(kù)漁業(yè)現(xiàn)狀及發(fā)展對(duì)策研究. 碩士學(xué)位論文, 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué), 北京, 2005]

[3] Zhai X L, Li H, Xiong L M. Open a new era of Three Gorges Reservoir on ecological fishery in Chongqing [J]. Fishery Guide to be Rich, 2010, (21): 20—23 [翟旭亮, 李虹, 熊隆明. 重慶開啟三峽水庫(kù)生態(tài)漁業(yè)新時(shí)代. 漁業(yè)致富指南, 2010, (21): 20—23]

[4] Liu Y, Liu J T. Investigation on phytoplankton and water quality assessment in Biliu River [J]. Environmental Protection and Circular Economy, 2007, 27(6): 33—38 [劉揚(yáng), 劉景泰. 碧流河水生生物調(diào)查及水質(zhì)評(píng)價(jià). 環(huán)境保護(hù)與循環(huán)經(jīng)濟(jì), 2007, 27(6): 33—38 ]

[5] Liu J D, Gu Z M, Yang Y J, et al. Phytoplankton community structure and water quality assessment of Changzhao Reservoir, Zhejiang of East China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(11): 2865—2871 [劉金殿, 顧志敏, 楊元杰, 等. 長(zhǎng)詔水庫(kù)浮游植物群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(11): 2865—2871]

[6] Wang X Q, Zeng Y Y, Wu H H, et al. Investigation on plankton community composition and water quality state in the mainstream of Xiangjiang River [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2013, 37(3): 488—494 [王曉清, 曾亞英, 吳含含,等. 湘江干流浮游生物群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)狀況分析. 水生生物學(xué)報(bào), 2013, 37(3): 488—494]

[7] Zhang T, Li D L, Xu B H, et al. Investigation on phytoplankton and water quality assessment of aquacultural water bodies in west Dongting Lake area [J]. Journal of Hydroecology, 2009, 2(5): 12—18 [張婷, 李德亮, 許寶紅,等. 西洞庭湖區(qū)養(yǎng)殖水體浮游植物調(diào)查與水質(zhì)評(píng)價(jià). 水生態(tài)學(xué)雜, 2009, 2(5): 12—18]

[8] Zhao W. Hydrobiology [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press. 2005, 499—506 [趙文. 水生生物學(xué). 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社. 2005, 499—506]

[9] Hu H J, Wei Y X. The Freshwater Algae of China Systematics, Taxonomy and Ecology [M]. Beijing: Science Press. 2006, 15—922 [胡鴻均, 魏印心. 中國(guó)淡水藻類系統(tǒng)分類及生態(tài). 北京: 科學(xué)出版社．2006, 15—922]

[10] Lei Y Z. Experiments of Aquatic Chemistry for Aquaculture [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press．2006, 72—84 [雷衍之. 養(yǎng)殖水環(huán)境化學(xué)實(shí)驗(yàn). 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社. 2006, 72—84]

[11] Chen Y W, Gao X Y. Comparison of two methods for phytoplankton chlorophyll a concentration measurement [J]. Journal of Lake Science, 2000, 12(2): 185—188 [陳宇煒,高錫云. 浮游植物葉綠素a含量測(cè)定方法的比較測(cè)定. 湖泊科學(xué), 2000, 12(2): 185—188]

[12] Dong S L, Zhao W. Aquatic Ecology for Aquaculture [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press．2004, 211—212 [董雙林,趙文. 養(yǎng)殖水域生態(tài)學(xué). 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社. 2004, 211—212]

[13] Carlson R E. A trophic state index for lakes [J]. Limnology and Oceanography, 1977, 22(2): 361—369

[14] Aizaki M, Otsuki A, Fukushima T．Application of modified Carlson’s trophic state index to Japanese lakes and its relationships to other parameters related to trophie state, Tsukuba—City, Ibaraki, Japan [J]. Research Report of National Institute of Environmental Study, 1981, 23: 13—31

[15] Cai Q H. On the comprehensive evaluation methods for lake eutrophication [J]. Jauanal of Lake Science, 1997, 9(1): 89—94 [蔡慶華. 湖泊富營(yíng)養(yǎng)化評(píng)價(jià)方法. 湖泊科學(xué), 1997, 9(1): 89—94]

[16] Li Z Y, Zhang Q J. Trophic state index and its correlation with lake parameters [J]. Acta Science Circumstantiae, 1993, 13(4): 391—397 [李柞泳, 張輝軍．我國(guó)若干湖泊水庫(kù)的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) TSIc及其與各參數(shù)的關(guān)系. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 1993, 13(4): 391—397]

[17] Jin X C, Tu Q Y. Criterion of Investigation on Lake Eutrophication [M]. Beijing: China Environment Science Press. 1990, 303—316 [金相燦, 屠清瑛. 湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社. 1990, 303—316]

[18] Zheng B Y, Chen R, Jiang W H, et al. Community structure of phytoplankton and water quality analysis in wetland of Tongling freshwater dolphins national natural reserve [J]. Journal of Hydroecology, 2013, 34(5): 25—29 [鄭邦友, 陳燃,蔣文華, 等. 銅陵淡水豚國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)浮游植物群落特征與水質(zhì)評(píng)價(jià). 水生態(tài)學(xué)雜志, 2013, 34(5): 25—29]

[19] Cai Q H, Hu Z Y．Studies on eutrophication problem and control strategy in the Three Gorges Reservoir [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2006, 30(1): 7—11 [蔡慶華, 胡征宇.三峽水庫(kù)富營(yíng)養(yǎng)化問題與對(duì)策研究．水生生物學(xué)報(bào), 2006, 30(1): 7—11]

[20] Li Q, Li D S, Xiong B X, et al. Influence of silver carp (Hypophthalmichthys molitrix) on plankton community in reservoir enclosure [J]. Acta Ecologica Sinica, 1993, 13(1): 330—337 [李琪, 李德尚, 熊邦喜, 等. 放養(yǎng)鰱魚對(duì)水庫(kù)圍隔浮游生物群落的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1993, 13(1): 330—337]

[21] Liu J K, Xie P. Direction control of microcystis bloom through the use of planktivorous carp—closure experiments and lake fishery practice [J]. Ecologic Science, 2003, 22(3): 193—196 [劉建康, 謝平. 用鰱鳙直接控制微囊藻水華的圍隔試驗(yàn)和湖泊實(shí)踐. 生態(tài)科學(xué), 2003, 22(3): 193—196]

[22] Stewart T W, Winer J G, Lowe R L. An experimental analysis of crayfish (Orconectes rusticus) effects on a Dreissena dominated benthic macroinvertebrate community in western lake Erie [J]. Canadian Journal of Fisheries andAquatic Sciences, 1998, 55(4): 1040—1050

[23] Wang H Z, Liu Y D, Xiao B D, et al. Ecological meaning and bloom controlling of different density of silver carp followed with Potamogeton crispus in enclosures [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2004, 28(2): 141—147 [王海珍, 劉永定, 肖邦定, 等. 圍隔中鰱和菹草控藻效果及其生態(tài)學(xué)意義. 水生生物學(xué)報(bào), 2004, 28(2): 141—147]

[24] Chen S L, Liu X F, Hua L. The role of silver carp and bighead in the cycling of nitrogen and phosphorus in the East Lake ecosystem [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1991, 15(1): 8—26 [陳少蓮, 劉肖芳, 華俐. 鰱、鳙在東湖生態(tài)系統(tǒng)的氮、磷循環(huán)中的作用. 水生生物學(xué)報(bào), 1991, 15(1):8—26]

[25] Boers P, Ballegooijen L V, Unk J. Changes in in phosphorus cycling in a shallow lake due to foodweb manipulation [J]. Freshwater Biology, 1991, 25: 9—20

[26] Zhang G H, Cao W X, Chen Y Y. Effects of fish stocking on lake ecosystems in China [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1997, 21(3): 271—280 [張國(guó)華, 曹文宣, 陳宜瑜. 湖泊放養(yǎng)漁業(yè)對(duì)我國(guó)湖泊生態(tài)系統(tǒng)的影響. 水生生物學(xué)報(bào), 1997, 21(3): 271—280]

[27] Liu J K, Xie P. Unrevel the enigma of the disappearance of water bloom from the East Lake (Lake Donghu) of Wuhan [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 1999, 8(3): 312—319 [劉建康, 謝平. 揭開武漢東湖藍(lán)藻水華消失之謎. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境, 1999, 8(3): 312—319]

[28] Chen L S, Hong H P, Hong R H, et al. Discussion on water purification function and reasonable management of Qiandao Lake net fishery stocking of silver carp and bighead carp [J]. Fisheries Science and Technology Information, 2005, 32(6): 259—261 [陳來生, 洪海平, 洪榮華, 等. 千島湖網(wǎng)圍放養(yǎng)鰱鳙魚的水體凈化功能和漁業(yè)合理經(jīng)營(yíng)的探討. 水產(chǎn)科技情報(bào), 2005, 32(6): 259—261]

[29] Liu X L, Liu D Z, Wan X J, et al. Plankton community and potential productivity of Hypophthalmichty molitrix and Aristichthys nobilis in Qingshan Reservoir [J]. Reservoir Fisheries, 1993, (6): 20—22 [劉曉亮, 劉定忠,王希進(jìn), 等. 青山水庫(kù)浮游生物群落及鰱鳙魚產(chǎn)力的估算. 水利漁業(yè), 1993, (6): 20—22]

THE STUDY OF THE COMMUNITY STRUCTURE OF THE PHYTOPLANKTON AND THE ASSESSMENT OF THE WATER QUALITY IN THE GANJING RIVER OF THE THREE GORGE RESERVOIR

HE Rong, JIANG Li, ZHENG Shu-Ming, ZOU Shen-Juan, ZHOU Yan-Ling and DING Shan
(Department of Fisheries Southwest University, Chongqing 402460, China)

In order to reveal the impact of aqua farms on the water environment in the Ganjing River of the Three-Gorge Reservoir, we investigated the community structure of the phytoplankton and tested the physyco-chemical parameters of the water at four sampling sites in the Ganjing River in different seasons. We applied regular methods and collected water samples in March, June, September and December of 2013. We observed 93 phytoplankton species that belonged to seven phyla. The dominant phylum was Chlorophyta (37 species), followed by Bacillariophyta (26 species) and Cyanophyta (13 species), and these three phyla accounted for 39.79%, 27.96% and 13.98% of the entire sample. The average annual abundance of the phytoplankton was 7.58×106cells /L, ranging from 3.06 to 5743.99×104cells /L. The average annual biomass was 4.40 mg/L, ranging from 0.03 to 17.67 mg/L. The average annual Secchi–depth (SD), chlorophyll-a, total phosphorus (TP) and total nitrogen (TN) were 1.18 m, 8.54 μg/L, 0.127 mg/L and 1.95 mg/L respectively. The mean Shannon-Weiner diversity index was 2.90, ranging from 1.11 to 4.17. The average annual Pielou evenness index was 0.88, ranging from 0.34 to 1.49. The comprehensive trophic level index of the Ganjing River was between 37.59 and 71.86 with an average of 56.71. The water quality of the Ganjing River was evaluated to be eutrophic and mesotrophic. The water quality of the aquaculture area was better than the other areas in June when fishes grew rapidly, and in other months, there was no obvious difference in the water quality between the aquaculture area and the other areas. This suggested that the filter-feeding fishes might moderately improve the biodiversity and the water quality.

Ecological fishery； Phytoplankton； Physical and chemical factor； Water quality assess； Ganjing River

Q145

A

1000-3207(2015)05-0902-08

10.7541/2015.119

2015-02-02；

2015-04-21

中國(guó)長(zhǎng)江三峽集團(tuán)公司科研項(xiàng)目(CT-12-08-01)資助

賀蓉(1964—), 女, 重慶人； 碩士； 副教授； 研究方向?yàn)樗锛碍h(huán)境； E-mail: rcxqhr@163.com

鄭曙明(1957—), 教授, E-mail: zhsm199@163.com